Miljøprojekt, 1000 – BAM's skæbne i grundvand – 9 Detaljeret massebalance for BAM i værkstedsområder

Dette kapitel indeholder en opstilling af en detaljeret massebalance for dichlobenil og BAM i to værkstedsområder; henholdsvis et moræneområde ved Søndersø på Fyn og et sandjordsområde ved Bedsted i Sønderjylland. Massebalancen er opstillet som mængder af dichlobenil og BAM i jord- og grundvandssystemet i forhold til det kortlagte forbrug af dichlobenil i værkstedsområderne.

De detaljerede massebalancer opstilles i begge værkstedsområder henholdsvis baseret på fundværdier og som modelsimuleringer.

9.1 Formål og strategi

Som nævnt i kapitel 3 er formålet med den detaljerede massebalance at kvantificere stofmængder og massestrømmene i jord og vandsystemet ud fra projektets nye data vedrørende belastning/spredningsmønster og nedbrydning af BAM. Eftersom det udførte litteraturstudie vedrørende fordampning af dichlobenil viste, at fjernelse af dichlobenil ved fordampning næppe har været en væsentlig proces under danske forhold er der ikke i den modelbaserede massebalance inddraget fordampning. Tilsvarende har det ikke været muligt at inddrage de nye desorptionsdata i de anvendte modeller, som forudsætter reversible forhold.

På dette grundlag skal det vurderes, hvorvidt projektets nye data for BAM nedbrydning alene kan forklare de indikerede underskud i tidligere udførte massebalanceberegninger (Miljøstyrelsen, 2002 og kapitel 8).

Formålet er endvidere at vurdere, hvorvidt det nuværende foreliggende datagrundlag er tilstrækkeligt til at gennemføre en efterfølgende egentlig validering af de tidligere modelberegninger fra ”Pesticider og Vandværker” vedrørende koncentration og varighed af BAM-forureningen (Miljøstyrelsen, 2002). En egentlig validering ligger ikke inden for rammerne af nærværende projekt.

For at opnå større præcision end i den indledende konceptuelle massebalance (kapitel 8) er der udarbejdet detaljerede massebalancer for de 2 værkstedsområder. Der er opstillet detaljerede massebalancer for værkstedsområderne på 2 indbyrdes uafhængige måder:

I begge værkstedsområder gennemføres detailkortlægning af behandlede arealer (behandlingsmønster) og forbrug af dichlobenil, således at der opnås en præcis belastningsmodel.

I den konceptuelt estimerede massebalance anvendes lokale moniteringsdata til estimering af dichlobenil og BAM mængden i jord, grundvand og overfladevand fra værkstedsområderne i en forenklet fysisk model for værkstedsområderne.

Til forskel fra beregningsprincippet i den konceptuelt estimerede massebalance bygger den modelbaserede massebalance ikke på målte dichlobenil og BAM koncentrationer i jord og grundvand. I stedet beregnes jord og grundvandskoncentrationer alene ved modelsimuleringer, der kombinerer det kortlagte forbrugsmønster og belastningen med beregninger af dichlobenil og BAMs spredning i jord og grundvand fra 1967 -2004.

9.2 Valgte værkstedsområder og estimeret kildestyrke

De to valgte værkstedsområder med lerdæklag udgøres af Søndersø by på Fyn samt et landområde beliggende sydvest for Søndersø by, i det følgende kaldet Søndersø landområde. Værkstedsområdet med sandjordsgeologi udgøres af Bedsted landområde der ligger på Tinglev Hedeslette i Sønderjylland. Ønskerne til værkstedsområderne for opstilling af massebalancen var sammenfattende:

Søndersø by blev valgt som værkstedsområde, idet stort set alle af ovenstående ønsker opfyldes. Antallet af målinger af dichlobenil og BAM i den terrænnære zone er dog relativt beskedent (jf. tabel 9.10), ligesom der kun foreligger få målinger af BAM i overfladevand samt i regnvandsbassiner (og ikke af dræn). Der blev udført supplerende detailkortlægning af kilder i byområdet med udgangspunkt i den tidligere udførte kortlægning af kilder (Fyns Amt, 2003a).

For Søndersø landområde kunne punkt 2) og 3) ikke opfyldes, men trods dette blev landområdet valgt af ressourcemæssige årsager, da samme modelopsætning som for Sønderby by kunne anvendes. Der blev ligeledes her udført supplerende detailkortlægning af kilder.

For at udvælge en hedeslettelokalitet blev hele hedesletten, der dækker store dele af Vestjylland samt Mols, indledningsvist gennemgået, for BAM-målinger og BAM-fund i grundvandet. Herved blev der kun identificeret ganske få deciderede sandjordsområder (hvor både umættet og mættet zone udgøres af sand) med BAM-forurenet grundvand. Fælles for de større hedesletteområder (fx Karup Hedeslette og Klosterhede) er, at der findes meget få målinger for indhold af BAM, og de få målinger der er viser intet indhold af BAM. Intensiteten af kilder synes også mindre, idet der på de større hedesletteområder kun er meget få byer, hvilket således stemmer overens med, at BAM-forurening ikke er udbredt her. Ved den systematiske gennemgang af hedesletterne, blev BAM i større omfang detekteret i boringer placeret på bakkeøerne på hedesletten samt i randmorænerne langs den østlige del af Jylland (langs hovedopholdslinien) snarere end i boringer på selve hedesletten. Dette kan ikke alene forklares ved, at kildefordelingen/arealanvendelsen er væsentlig forskellig mellem bakkeø/randmorænen og hedesletten, ligesom eventuelle systematiske forskelle i indvindingsdybder heller ikke synes at være forklaring på forskellene. De færre fund af BAM på hedesletten skyldes derfor muligvis en kombination af følgende forhold: a) et anderledes forbrugsmønster af dichlobenilholdige ukrudtsmidler på hedesletten b) færre kilder til BAM-forurening og c) at dichlobenil/BAM nedbrydes hurtigere på sandlokaliteter sammenlignet med lerlokaliteter. Hedeslettelokaliteten er derfor udvalgt for at belyse ovenstående forhold nærmere.

De få steder med BAM-forurening i decideret hedeslette-sandjordsområde var således Tinglev Hedeslette i Sønderjylland (Bedsted) samt Grindsted Hedeslette.

Bedsted Hedeslette blev valgt som værkstedsområde, fordi der var opstillet en grundvandsmodel for området med tilgængelige arealfordelte data. Ønskerne listet som punkt 2) og 4) ovenfor kunne dog ikke opfyldes. Der er som for de øvrige værkstedsområder udført detailkortlægning af kilder i værkstedsområdet, jf. afsnit 9.2.3.

I afsnit 9.2.1-9.2.3 er de tre værkstedsområder beskrevet. Meget centralt for opstilling af massebalancen er beregningen af kildestyrken og det samlede forbrug af dichlobenil inden for værkstedsområderne, hvilket ligeledes er sammenfattet i nedenstående afsnit. En detaljeret gennemgang af de skøn og antagelser, der er inddraget i den estimerede kildestyrke for værkstedsområderne er vedlagt i bilag G.

9.2.1 Søndersø by - lerlokalitet

Figur 9.1 viser afgrænsningen af Søndersø by værkstedsområde, der udgør i alt 2,77 km² og langt hovedparten af byområdet er villakvarterer (parcelhuse). I den sydlige del af byen ligger desuden et større industrikvarter samt et rensningsanlæg.

Figur 9.1. Placering af værkstedsområderne ved Søndersø, henholdsvis by og land.

Søndersø Vandværk ligger midt i byen og vandværket indvandt i 1998 262.000 m³ grundvand. Der er konstateret en større magasinforurening med BAM i det øvre grundvand under byen forårsaget af de mange BAM-kilder og grundvandsmagasinets overfladenære beliggenhed. Det øvre sandede grundvandsmagasin ligger ca. 11-12 m u.t. og har en mægtighed på ca. 5-8 m. Dæklag af moræneler over det øverste magasin er i gennemsnit på 11 meter (figur 9.2)

Den højest detekterede BAM-koncentration i magasinet er 0,1 µg/l. Tidligere undersøgelser af to boringer med filtre i det øvre grundvandsmagasin (Fyns Amt, 2003a) har vist, at forureningen er spredt over hele dybden af magasinet, eftersom der er BAM i top og bund af magasinet. Der er ikke konstateret BAM i det dybereliggende lokale magasin (beliggende ca. 50 m u.t), hvilket viser, at forureningen ikke endnu er nået dette magasin. Mellem det øvre forurenede og det nedre magasin er der ca. 29 m ler.

Ved tidligere undersøgelser (Fyns Amt, 2003a) er der udført interviews og efterfølgende jordprøvetagning (af topjord) af flere potentielle kilder til BAM, og undersøgelserne har verificeret flere kilder til BAM-forurening i byen. Således er der dichlobenil i 5 ud af 9 undersøgte jordprøver fra potentielle kilder inden for værkstedsområdet. Der er udtaget vandprøver til BAM analyse fra et vandløb, en sø og fra to regnvandsbassiner i området, og BAM er påvist i det ene regnvandsbassin samt i vandløbet. Påvisning af BAM i regnvandsbassinet indikerer en fortsat spredning af BAM via overfladeafstrømning.

I afsnit 9.3.1.2 (tabel 9.10) er sammenfattet de måleresultater for dichlobenil og BAM, der foreligger for jord og grundvand i værkstedsområdet.

Strømningsretningen i det øvre primære magasin er mod øst, jf. figur 9.1. Der er opstillet en grundvandsmodel over området, hvor bl.a. grundvandsdannelsen til magasinet er bestemt (Fyns Amt, 2003a). Grundvandsdannelsen varierer i området fra opadrettet strømning til grundvandsdannelse på 320 mm/år. Lertykkelsen over magasinet varierer i området fra ca. 2,5 til 17,5 meter.

9.2.1.1 Kildefordeling og kildestyrke

Med henblik på en detaljeret, arealfordelt opgørelse af kildestyrken indenfor Søndersø by værkstedsområde er de potentielle kilder kortlagt hovedsagligt med udgangspunkt i flyfotos. De potentielt behandlede arealer er opgjort på baggrund af flyfoto fra 1964, 1981, 1987 og 2000, og der er ved opgørelsen taget hensyn til byudviklingen i perioderne: 1967-1977, 1977-1987 og 1987-1997, idet det antages, at flyfoto fra 1981 repræsenterer byområdet, som det så ud i 1977. De potentielle kilder er således inddelt efter hvor vidt de har ligget der i ca. 30 år, 20 år eller 10 år.

Herudover er de i den tidligere undersøgelse (ved interviews og jordprøvetagning, Fyns Amt, 2003a) reelt påviste kilder (Søndersø Kirkegård, Søndersø Skole, et større parkeringsreal) kortlagt særskilt. Søndersø Kommune har oplyst, at de ikke har anvendt dichlobenil langs kommunale veje og fortove, hvorfor disse ikke er inddraget i kortlægningen.

Værkstedsområdet på 2,77 km² udgøres af 177 grids á 125 m x 125 m. Kortlægningen af potentielt behandlede arealer er opgjort pr. grid.

Overordnet kan byområdet opdeles i følgende tre kildetyper: ”tæt-lav bebyggelse”, ”industriområder” og ”plantager”. Tæt-lav bebyggelse dækker udover villakvarterer ligeledes mindre rekreative områder samt øvrige kommunalt holdte arealer, og samlet udgør ”tæt-lav bebyggelse” 73% af værkstedsområdet (130 grids). Af ressourcemæssige årsager er de behandlede arealer (indkørsler, terrasser, vejrabatter til private veje) optalt for udvalgte repræsentative grids for ”tæt-lav bebyggelse”, jf. bilag G. Det herved gennemsnitlige behandlede areal på 11,8% indenfor ”tæt-lav bebyggelse” er da anvendt til alle grids i værkstedsområdet, som dækkes af tæt-lav bebyggelse.

Industriområdet ligger i den sydlige del af området og udgør 26% af byområdet (47 grids). De potentielle kilder i form af indkørsler og P-arealer (uden fast belægning) er optegnet for hvert grid. Idet industrikvarteret er relativt nyetableret (efter 1987) er det kun i en begrænset periode dichlobenil kan have været anvendt, hvilket der i kildestyrkemodellen er taget højde for.

Der har oprindeligt ligget seks frugtplantager i byen inden for Prefix og Casorons anvendelsesperiode. Samlet udgør disse arealer kun 0,05% af byområdet (10 grids). I et interview oplyser en lokal konsulent fra Frugt og Grønt Rådgivningen på Fyn (jf. endvidere bilag G), at frugtplantagerne udgjorde træfrugtplantager (æble/pæretræer), og at plantagearealerne næppe er blevet behandlet med dichlobenilholdige ukrudtsmidler. Kildestyrken herfra er derfor sat til 0 (jf. tabel 9.1).

Tabel 9.1. Kildestyrkemodel for Søndersø By værkstedsområde. Potentielt behandlet areal er optalt ud fra flyfoto, mens forventet behandlet areal, dosering og behandlingshyppighed er antaget ud fra oplysninger beskrevet i bilag G.

I bilag G er fastsættelsen af disse gennemgået i detaljer. Sammenfattende er der for alle arealanvendelser valgt en dosering på 1 g/m², som svarer til 10 kg/ha, hvor den anbefalede dosering som nævnt i kapitel 2 har ligget i intervallet 6,75-13,5 kg aktivstof/ha.

Det er for arealanvendelserne tæt-lav bebyggelse og industri valgt en behandlingshyppighed på 0,4 gange pr. år. Dette svarer til, at stoffet indenfor dichlobenils behandlingsperiode på 30 år (fra 1967-1997) har været udbragt 1 gang om året i 12 år. Behandlingshyppigheden vil være behæftet med stor usikkerhed, og behandlingshyppigheden på 0,4 er derfor vurderet udfra opskalering af den herved beregnede kildestyrke til landsplan med henblik på at ramme et realistisk forbrug af dichlobenil, som passer med det samlede salg af stofferne (se endvidere afsnit 9.2.4). Således svarer en behandlingshyppighed på 0,4 opskaleret til en kildestyrke på landsplan til den gennemsnitlige solgte mængde dichlobenil i Danmark. For imidlertid at synliggøre usikkerheden på behandlingshyppigheden, indgår denne parameter i følsomhedsanalysen af massebalancen (jf. afsnit 9.5). Der er i følsomhedsanalysen antaget en minimum og maksimum behandlingshyppighed på henholdsvis 0,17 og 0,67 gange per år. Dette svarer til, at dichlobenil i løbet af en periode på 30 år har været udbragt 1 gang årligt i en periode på minimum 5 og maksimum 20 år. Dette interval er skønnet som værende en realistisk behandlingshyppighed under hensyntagen til ejerskifte af ejendommene (med et andet forbrugsmønster), samt at andre ukrudtsmidler kan have været anvendt på ejendommen.

Endelig er der foretaget skøn over hvor stor en andel af de kortlagte potentielle arealer, som reelt har været behandlet. Som det fremgår af tabel 9.1 er der for tæt-lav bebyggelse og industri skønnet, at 10% af arealerne reelt er behandlet, jf. tillige bilag G.

Samlet viser kildestyrkemodellen for Søndersø by værkstedsområde, at 0,039 km² er behandlet, og at der med udgangspunkt i en minimum og maksimum behandlingshyppighed på henholdsvis 0,17 og 0,67 (tabel 9.1) er tilført fra 1,33-5,34 kg dichlobenil pr. år/km² (tabel 9.2). Med en gennemsnitlig behandlingshyppighed på 0,4 fås en gennemsnitlig kildestyrke for byområdet på 3,20 kg/år/km².

Tabel 9.2. Den samlede kildestyrke i Søndersø By værkstedsområde beregnet på baggrund af de opgjorte behandlede arealer, en antaget dosering af dichlobenil på 1 g/m², og en antaget min. , max. og gennemnsitlig behandlingshyppighed som vist i tabel 9.1.

9.2.2 Søndersø landområde - lerlokalitet

Afgrænsningen af Søndersø landområde er vist på figur 9.1. Værkstedsområdet udgør i alt 8,73 km², hvoraf hovedparten af arealet består af dyrkede arealer i form af kornmarker eller plantager. Der er flere mindre bysamfund inden for området samt en række landbrugsejendomme. Der er få mindre vandværker inden for området.

Der er konstateret BAM-forurening i grundvandet, der primært knytter sig til enkeltindvindingsboringer, som ligger spredt i landområdet. Den maksimale påviste koncentration inden for området udgør 0,055 µg/l, hvorfor forureningsniveauet i området ligger i den lave ende sammenlignet med landsgennemsnittet, jf. tabel 8.1b. BAM-forureningen er - som i Søndersø By - konstateret i det øvre Søndersø Magasin. Dæklag af moræneler over det øvre magasin indenfor værkstedsområdet udgør gennemsnitligt 11 meter.

Der er ikke undersøgt kilder inden for værkstedsområdet, hvorfor der som nævnt ikke foreligger data for dichlobenil og BAM i terrænnær zone. Der er udført en analyse af et vandløb syd for Farstrup (umiddelbart udenfor værkstedsområdet) (Fyns Amt, 2003a), men der er ikke konstateret indhold af BAM. I afsnit 9.3.1.2 (tabel 9.10) er sammenfattet de måleresultater for dichlobenil og BAM, der foreligger for jord og grundvand i værkstedsområdet.

Der er som nævnt tidligere (Fyns Amt, 2003a) kortlagt potentielle kilder til BAM udfra gennemgang af tidligere kortmateriale og flyfotos. Herved er bl.a. områdets mange plantager kortlagt.

Strømningsretningen i det øvre primære magasin varierer inden for området, men afgrænsningen af området er valgt, så indstrømning af vand til området er minimeret. Samme grundvandsmodel (Fyns Amt, 2003b) er anvendt som for Søndersø by det vil sige med en grundvandsdannelse varierende mellem opadrettet strømning til en grundvandsdannelse på 326 mm/år. Lertykkelsen over magasinet varierer i området fra ca. 2,5 til 17,5 meter.

9.2.2.1 Kildefordeling og kildestyrke

I Søndersø landområde blev potentielle kilder detailkortlagt yderligere baseret på flyfotos af samme årgange som for Søndersø by, det vil sige fra 1964, 1981, 1987 og 2000.

I værkstedsområdet er der kortlagt følgende typer af kilder: ”gårdområder” (til landbrugsbedrifter og plantager), ”lav bebyggelse” (de mindre bysamfund samt øvrige enkeltliggende ejendomme) samt ”plantager” (frugt og gran). Gartnerier er der ingen af i værkstedsområdet.

De potentielt behandlede arealer er optegnet for hvert grid (á 125 m x 125 m) i det 8,75 km² store værkstedsområde med henblik på en arealfordelt kildestyrke.

De potentielt behandlede arealer for gårdområderne, som samlet udgør 0,05 km² (jf. tabel 9.3) udgøres af gårdspladser, indkørsler og øvrige ubefæstede udenomsarealer til landbrugsbedrifterne. Intensiteten af gårde i området er 5,8 gårde per km².

For lav bebyggelse, er der kortlagt indkørsler og øvrige ubefæstede arealer, som samlet udgør 0,02 km² af værkstedsområdet.

Antallet af nuværende eller tidligere plantager i området er højt (18 identificeret). Hovedparten af plantagerne udgør frugttræsplantager, og resten granplantager. Disse har ifølge Frugt og Grønt Rådgivningen på Fyn ikke været behandlet med dichlobenil (jf. beskrivelse i bilag G), hvorfor disse ikke er tildelt en kildestyrke (jf. tabel 9.4).

Tabel 9.3. Kildestyrkemodel for Søndersø Land. Potentielt behandlet areal er optalt ud fra flyfoto, mens forventet behandlet areal, dosering og behandlingshyppighed er antaget ud fra oplysninger beskrevet i bilag G.

I tabel 9.4 er sammenfattet den estimerede kildestyrke, der er detaljeret gennemgået i bilag G. Sammenfattende er der for alle potentielle kilder i værkstedsområdet (og som for kilderne i byområdet) valgt en dosering på 1 g/m².

Der er, som for byområdets potentielle kilder, valgt en behandlingshyppighed i intervallet 0,17 og 0,67 gange pr. år, hvor den gennemsnitlige solgte mængde dichlobenil svarer til en behandlingshyppighed på 0,4. Endvidere er det skønnet, at 10% af arealerne, som udgøres af lav bebyggelse, reelt har været behandlet med dichlobenilholdige ukrudtsmidler. For gårdområderne er det skønnet, at 25% af arealerne er behandlet. Sammenlignet med en tidligere udført interview-undersøgelse (Chrintz et. al, 2000) af gårdejere til landbrugsbedrifter, hvor 75% af de adspurgte gårdejere havde brugt dichlobenilhodlige ukrudtsmidler på gårdspladsen, er denne andel dog lav. I opgørelsen af potentielt behandlede arealer på landbrugsbedrifterne i værkstedsområdet er imidlertid inddraget større arealer end blot gårdspladsen (indkørsler, arbejdsarealer mm), hvorfor et forbrugsmønster på 75% på alle arealer udenom landejendommen virker urealistisk højt.

Tabel 9.4. Den samlede kildestyrke i Søndersø landområde beregnet på baggrund af de opgjorte behandlede arealer, en antaget dosering af dichlobenil på 1 g/m², og en antaget min. , max. og gennemsnitlig behandlingshyppighed som vist i tabel 9.3.

Samlet viser kildestyrkemodellen for Søndersø landområde, at der med den antagede minimum og maximum behandlingshyppighed er tilført dichlobenil i intervallet 0,26-1,04 kg/år/km², hvor den gennemsnitlige kildestyrke - som passer med den på landsplan gennemsnitlige solgte mængde - er 0,62 kg/år/km² (tabel 9.4)

9.2.3 Bedsted landområde – sandjordslokalitet

Bedsted værkstedsområde ligger på Tinglev Hedeslette nordvest for Løgumkloster. Centralt i området ligger det mindre bysamfund Bedsted, jf. figur 9.3. I området ligger Bedsted Vandværk, som indvinder ca. 110.000 m³ årligt.

Grundvandsmagasinet ved Bedsted er BAM-belastet, idet der i fem boringer ud af otte undersøgte er konstateret BAM i filtre placeret i varierende dybder mellem 1,4 og 12 m u.t. Vandspejl er 1-4 m u.t., hvorfor den sandede umættede zone har en begrænset mægtighed. På figur 9.4 er vist et geologisk profilsnit for området.

Bolbro Bæk løber igennem området, og der har fra dette vandløb været foretaget analyser for BAM i 2002, men BAM er ikke konstateret. Der foreligger ingen drænmålinger for BAM i området, da området ikke er drænet. Tabel 9.18 sammenfatter de måleresultater for BAM, der findes for jord og grundvand i værkstedsområdet.

Inden for værkstedsområdet er der opstillet en grundvandsmodel (Sønderjyllands Amt, 2003). Værkstedsområdet er delvist sammenfaldende med GRUMO 50.11- og LOOP 6-oplandet. Strømningsretningen i det primære magasin er generelt fra nordøst til sydvest, jf. figur 9.3.

9.2.3.1 Kildefordeling og kildestyrke.

Af potentielle kilder til BAM-forurening synes kun gårdområder og mindre bysamfund at være repæsenteret i Bedsted landområde på Hedesletten, idet flyfotos ikke viser plantager og gartnerier i området.

Potentielle kilder i Bedsted landområde er opgjort på baggrund af flyfoto fra 1964, 1973, og 2000, og der er ved opgørelsen taget hensyn til beliggenheden af bebyggelser i perioderne: 1967-1970, 1970-1984 og 1984-1997. Bedsted værkstedsområde udgør i alt 15,61 km². De potentielle kilder i området er hovedsagelig lav bebyggelse i forbindelse med Bedsted by, idet intensiteten af gårde i området er lav (2 gårde per km²). Arealet af de potentielle kilder er opgjort til henholdsvis 0,08 km² lav bebyggelse og 0,04 km² gårdområder, jf. tabel 9.5. Dette svarer til at ca. 0,8% af Bedsted landområde potentielt kan have været behandlet med dichlobenil.

Tabel 9.5. Kildestyrkemodel for Bedsted landområde. Potentielt behandlet areal er opgjort ud fra flyfoto, mens forventet behandlet areal, dosering og behandlingshyppighed er beregnet ud fra oplysninger beskrevet i bilag G.

Som for Søndersø landområde er det antaget, at 10% af det kortlagte potentielt behandlede areal inden for lav bebyggelse reelt er behandlet, og at procentsatsen for gårdspladser er 25%.

I tabel 9.6. er den samlede kildestyrke for Bedsted opgjort til at ligge i intervallet fra 0,18-0,71 kg/år/km². Dette er 30% lavere end for Søndersø landområde (tabel 9.4).

Tabel 9.6. Den samlede kildestyrke for Bedsted værkstedområde beregnet på baggrund af de opgjorte behandlede arealer, en antaget dosering af dichlobenil på 1 g/m², og en antaget min. , max. og Gennemsnitlig behandlingshyppighed som vist i tabel 9.5.

9.2.4 Opsummering kildestyrkemodel – opskalering til landsplan

Den estimerede forbrugte mængde dichlobenil for de tre værkstedsområder er sammenfattet i tabel 9.7.

Tabel 9.7. Den samlede kildestyrke i de tre værkstedområder beregnet på baggrund af de opgjorte behandlede arealer, en antaget dosering af dichlobenil på 1 g/m², og en antaget min. , max. og gennemsnitlig behandlingshyppighed på henholdsvis 0,17, 0,67 og 0,4.

For at vurdere om den estimerede kildestyrke for de tre værkstedsområder er realistisk, set i forhold til det samlede forbrug i Danmark, er den valgte kildestyrke for land og by opskaleret til en samlet kildestyrke på landsplan. Denne kan da sammenholdes til den gennemsnitlige solgte mængde dichlobenil i Danmark på 29.000 kg/år.

Opskaleringen af kildestyrkemodellen forudsætter et overslag over det samlede areal i Danmark, som kan være behandlet med dichlobenil. Ifølge Statistisk årbog (Danmarks Statistik, 2000) udgjorde det samlede areal af Danmark i 1982 43.080 km². Heraf udgjorde byområder, beboelse og erhverv 5.350 km², mens dyrkede marker gartneri og frugtplantager udgjorde 26.510 km² (tabel 9.8). Et estimat over potentielt behandlede arealer i Danmark kan endvidere beregnes ud fra Areal Informations Systemets (AIS) anvendelseskort (Miljø- og Energiministreriet, 2000), hvor en mere detaljeret opgørelse over by og land er estimeret på baggrund af de forskellige typer af arealanvendelser, jf. tabel 9.8.

Tabel 9.8. Areal i Danmark som kan have været behandlet med dichlobenil-holdige midler opgjort ud fra AIS eller oplyst i Statistisk årbog 2000.

¹ Areal Informations Systemet (Miljø – og Energiministeriet (2000)
² Opgørelsen af byområder inkluderer: Bykerne, høj+lav bebyggelse, åben bebyggelse, industri, vej>6 m, vej 3-6m, jernbane, landingsbane, teknisk areal, kirkegårde, sportsanlæg, rekreativt område og græs i byområder
³ Opgørelsen af landområder inkluderer: Bebyggelse i åbent land, landbrug, gartneri, græsarealer og blandet landbrug/natur

Ud fra den samlede kildestyrke i de tre værkstedsområder, omregnet til kg dichlobenil tilført per arealenhed (km²) per år (tabel 9.7), og ud fra det samlede areal i Danmark, som kan have været behandlet med dichlobenil (tabel 9.8), kan beregnes en årlig gennemsnitlig tilført mængde dichlobenil (tabel 9.9.). Opgørelsen er beregnet både ud fra arealer hentet fra AIS og ud fra arealer opgivet i statistisk årbog 2000.

Tabel 9.9. Forbrug af dichlobenil i Danmark beregnet ud fra kildestyrkemodellen for de tre værkstedsområder og ud fra oplysninger fra AIS eller statistisk årbog 200o om potentielt behandlede arealer.

Opskalering af kildestyrkemodellen fra de tre værkstedsområder til landsplan afhænger både af hvilket behandlet areal i Danmark, der anvendes til opskaleringen (AIS eller Statistisk årbog 2000), og om det er kildestyrken fra Søndersø landområde eller Bedsted, som bruges til at beregne forbruget i landområder. Alt efter hvilken model der bruges, ligger forbruget af dichlobenil mellem 9,8 og 56 tons/år. Sammenholdes dette med den gennemsnitlige solgte mængde dichlobenil i Danmark på 29 tons/år, ses at minimum og maximum værdien for kildestyrken er henholdsvis under og over den gennemsnitlige solgte mængde i Danmark.

I de efterfølgende massebalancer er anvendt den gennemsnitlige kildestyrke og min. og max. kildestyrken indgår som led i følsomhedsanalysen af massebalancen.

9.3 Massebalance for morænelokalitet -søndersø

9.3.1 Konceptuelt estimeret massebalance

Den konceptuelt beregnede massebalance for dichlobenil og BAM i Søndersø værkstedsområde tager udgangspunkt i det kortlagte pesticidforbrug i Søndersø området. Forbruget svarer til en behandlingshyppighed på 0,4 gange pr. år, hvilket er beregnet ud fra den gennemsnitlige solgte mængde på landsplan, jf. afsnit 9.2. Den forbrugte masse er sammenlignet med den aktuelle masse af de to stoffer i jord og grundvand. Den aktuelle masse er estimeret ud fra faktiske fundkoncentrationer af stofferne i værkstedsområdets boringer, så de målte koncentrationer er omregnet til masser ved opskalering i en forenklet (konceptuel) fysisk model for områdets geologi og hydrologi (se boks 9.1). Massebalancen er opdelt på Søndersø by og land.

9.3.1.1 Konceptuel fysisk model

Figur 9.5 viser den opstillede konceptuelle fysiske model for Søndersø værkstedsområde. Modellen er opdelt i terrænnær zone, sekundære magasiner/dæklag og primære grundvandsmagasiner. De tilkoblede afløb repræsenterer overfladisk grundvandsafstrømning, dræn og kloak, dyb grundvandsafstrømning samt vandindvinding. Opdelingen svarer til den anvendte opdeling i den konceptuelle massebalance for landsplan (kapitel 8), mens de konkrete `lagtykkelser' i modellen repræsenterer gennemsnitlige forhold i Søndersø værkstedsområde.

Værkstedsområdet er opdelt i land og byområde med hver sin gennemsnitlige dichlobenilbelastning.

Figur 9.5. Konceptuel fysisk model til beregning af massebalance for dichlobenil og BAM i Søndersø værkstedsområde.

BOKS 9.1

Forudsætninger ved konceptuelt estimeret massebalance, Søndersø værkstedsområde :

Søndersø land og by:

Den forbrugte mængde DCB på de kortlagte behandlede arealer har modtaget behandling med en behandlingshyppighed på 0,4 gange pr. år, hvilket er nummeret i forhold til den gennemsnit-lige solgte mængde på landsplan, jf. afsnit 9.2.

I de konceptuelle masseberegninger er der ikke foretaget omregning mellem BAM og DCB ækvivalenter, da det vurderes, at usikkerhederne på andre indgående parametre overskygger den fejl, der gøres ved ikke at korrigere for de to stoffers forskellige molvægte i opgørelserne (mol-vægten for BAM er ca. 10% større end for dichlobenil). Alle tal er således ukorrigerede masser.

Mængden af stof i den terrænnære zone er fastlagt ved antagelse af at de målte koncentrationer er udbredt i de øverste 3 meter.

Mængden af stof i det sekundære grundvand/dæklag er fastlagt ved antagelse af, at de vurderede koncentrationer fra den landsdækkende massebalance er udbredt i 10% af det sekundære grund-vand/dæklag (der er ingen fund-data i værkstedsområdet for sekundært grundvand/dæklag). Fordelingen mellem land og by af de påvirkede områder er justeret i forhold til kildetætheden i hhv. land- og byområdet, jf. afsnit. 9.2.

Mængden af stof i det primære grundvand er fastlagt ved at antage, at gennemsnittet af målinger i området dækker det samlede volumen af grundvandsmagasinet. Dette begrundes med, at de anvendte gennemsnitskoncentrationer er baseret på såvel prøver med og uden fund.

Mængden af BAM, der er bortledt med den dybde grundvandsafstrømning, er estimeret ud fra vandbalancetal fra grundvandsmodellen over området /2/ og målinger af koncentrationer i grundvandsmagasinet indenfor værkstedsområdet for hhv. land- og byområdet.

For størrelsen af den sekundære grundvandsafstrømning og drænafstrømning til vandløb er der anvendt områdespecifikke måledata for vandføring (HYMER-database), hvor bidragene er for-delt på hhv. dræn og sekundær afstrømning ved at antage generelle forholdstal i vandbalancen fra Danmarks modellen. Vandbalancen er sammenholdt med de antagede stofkoncentrationer i hhv. terrænnær zone og sekundært grundvand/dæklag.

Den oppumpede stofmængde er ligeledes estimeret ved at sammenholde koncentrationen i det primære magasin med den oppumpede vandmængde fra Danmarksmodellen.

Søndersø by:

I beregningsgrundlaget for bortledt DCB via kloak er der anvendt en kloakafstrømning på 25% af nettonedbøren og antaget at tilsvarende 25% af DCB forbruget er bortskyllet denne vej. Anta-gelsen vedr. bortskylningen bygger på tal for bortskylning af pesticider på op til ca. 50% af den doserede mængde på halvbefæstede arealer (Beltman, 2003). Der er ikke regnet med dræn i by-området.

9.3.1.2 Fundkoncentrationer af dichlobenil og BAM i jord og vand, Søndersø

Tabel 9.10 viser fundkoncentrationer samt antallet af målinger og påvisninger af dichlobenil og BAM i land og by i Søndersø værkstedsområde. Som tidligere nævnt foreligger der kun begrænsede måledata for værkstedsområdet. Der findes ikke måledata for sekundært grundvand/dæklag eller for terrænnær zone i landzonen.

Der er påvist BAM i et regnvandsbassin i Søndersø by, med et indhold på 0,46 µg/liter, men i et andet regnvandsbassin er der ikke detekteret BAM. Dette ligger på niveau med de fundværdier, som er fastsat i den konceptuelle massebalance.

I landområdet ved Søndersø er der påvist BAM i vandløbene på op til 0,036 µg/liter, men der forefindes også målinger, hvor BAM ikke detekteres. Dette stemmer ligeledes godt overens med de fundværdier, som er fastsat i den konceptuelle massebalance.

I Søndersø by er der påvist dichlobenil i godt halvdelen af prøverne fra terrænnær zone, mens der ikke er påvist BAM. Påvisningsprocenten og koncentrationen af dichlobenil ligger cirka 50% højere end landsgennemsnittet, jf. tabel 8.1b.

Tabel 9.10. Fundkoncentrationer samt antallet af målinger og påvisninger af dichlobenil og BAM i Søndersø værkstedsområde.

Der er ikke påvist dichlobenil i det primære grundvand i værkstedsområdet. Under Søndersø by er der påvist BAM i 90% af de analyserede vandprøver fra primært magasin. De påviste koncentrationer af BAM ligger cirka 50% lavere end landsgennemsnittet for primære magasiner (tabel 8.1b). I Søndersø land er fundhyppigheder og koncentrationer endnu lavere, det vil sige, på ca. halvdelen af hvad der ses for Søndersø by.

Da moniteringsdata fra værkstedsområdet kun er sporadisk dækkende for opstilling af en massebalance, er der suppleret med landsgennemsnitlige værdier for jord- og grundvandskoncentrationer (tabel 8.1). tabel 9.11 viser de data, der er anvendt til opstillingen af massebalancen, opdelt på de enkelte ”kasser” i den konceptuelle fysiske model (figur 9.5).

Tabel 9.11. Anvendte koncentrationer af dichlobenil og BAM til beregning af den konceptuelle massebalance i Søndersø værkstedsområde.

9.3.1.3 Konceptuelt estimeret massebalance, Søndersø by

I figur 9.6 er vist de konceptuelt beregnede mængder af dichlobenil og BAM for Søndersø by. Byens samlede areal er 2,77 km², hvoraf kortlægningen viser, at knapt 0,04 km² (1,4%) er behandlet med i alt 261 kg dichlobenil (se afsnit 9.2.1). Forudsætningerne for massebalancen er sammenstillet i boksen i afsnit 9.3.1.1.

Resultatet af masseberegningen viser, at der findes henholdsvis 15,3 kg; 3,2 kg og 0,2 kg dichlobenil og BAM i terrænnær zone, sekundært grundvand og primært grundvand. Beregningen viser endvidere, at der er bortledt 65 kg dichlobenil med kloak (se boks) og yderligere 0,2 kg BAM med vandindvinding og grundvandsafstrømning.

Den samlede opgjorte mængde af dichlobenil og BAM for Søndersø by er dermed beregnet til 85 kg. Dette svarer til 33% af det samlede kortlagte forbrug i Søndersø by. Dette er i rimelig god overensstemmelse med tallet for den landsdækkende massebalance (kapitel 8), hvor der kunne redegøres for 8 – 51% af forbruget på landsplan.

Figur 9.6 Konceptuelt beregnet massebalance for Søndersø by i 2004. Massebalancen er opgjort på baggrund af tabel 9.11 og fordelingen mellem dichlobenil og BAM fremgår af tabel 9.12.

Fordelingen mellem dichlobenil- og BAM-indholdet i de tre lag i den konceptuelle model er vist i tabel 9.12. Indholdet i terrænnær zone er næsten udelukkende dichlobenil, og BAM-indholdet i det sekundære grundvand er fem gange højere end indholdet af dichlobenil. I det primære grundvand er der ikke påvist dichlobenil, men udelukkende BAM. Dermed er der heller ikke estimeret indhold af dichlobenil i dyb afstrømning og vandindvinding.

Tabel 9.12. Sammenfatning af gennemsnitlige beregnede stofmængder i jord og grundvand i Søndersø by.

9.3.1.4 Konceptuelt estimeret massebalance, Søndersø land

I figur 9.7 er vist de konceptuelt estimerede mængder af dichlobenil og BAM for Søndersø land. Det samlede areal af Søndersø land er 9 km², hvoraf kortlægningen viser, at knapt 0,02 km² (0,2%) er behandlet med i alt 68 kg dichlobenil (se afsnit 9.2). Forudsætningerne for massebalancen er sammenstillet i boksen i afsnit 9.3.1.1.

Figur 9.7 Konceptuelt beregnet massebalance for Søndersø land i 2004. Fordelingen mellem dichlobenil og BAM fremgår af tabel 9.13 og er beskrevet yderligere i teksten.

Den konceptuelt beregnede massebalance viser, at der findes 4,9 kg; 1,3 kg og 0,3 kg dichlobenil og BAM i henholdsvis terrænnær zone, sekundært grundvand og primært grundvand. Beregningen viser endvidere, at der er bortledt 0,1 kg BAM med grundvandsafstrømning og vandindvinding.

Den samlede opgjorte mængde dichlobenil og BAM for Søndersø land er dermed 7,8 kg. Dette svarer til 5% af det samlede kortlagte forbrug i Søndersø land. Der kan således ikke redegøres for 95% af det kortlagte forbrug.

Fordelingen mellem dichlobenil- og BAM-indhold i de tre lag i den konceptuelle model (figur 8.1) er vist i tabel 9.13. Det fremgår, at indholdet i terrænnær zone næsten udelukkende er dichlobenil. Endvidere fremgår det, at BAM i det sekundære grundvand er fem gange højere end dichlobenil. I det primære grundvand er der ikke påvist dichlobenil, men udelukkende BAM.

Tabel 9.13. Sammenfatning af gennemsnitlige beregnede stofmængder i jord og grundvand for Søndersø land.

9.3.1.5 Sammenfatning, Søndersø

Den konceptuelt estimerede massebalance for Søndersø værkstedsområde viser, at dichlobenil- og BAM-mængden i jord, grundvand samt bortledt mængde med afstrømning og vandindvinding svarer til 33% og 5% af det kortlagte forbrug af dichlobenil i henholdsvis Søndersø by og land.

Det estimerede underskud er i overensstemmelse med den konceptuelle massebalance for landsplan (kapitel 8), hvor der kun kunne redegøres for 8-51% af dichlobenilforbruget på landsplan. Ligheden mellem de to opgørelser kan til dels skyldes, at det har være nødvendigt at supplere de sporadisk forekommende moniteringsdata fra Søndersø området med data fra massebalance for landsplan. Der er dog god overensstemmelse mellem fundhyppigheder og koncentrationer i data fra værkstedsområderne og de tilsvarende gennemsnitstal fra den nationale monitering. Dette taler imod, at de anvendte landsdata påvirker balancen væsentligt.

Sammenfattende viser de konceptuelle massebalancer for landsplan og Søndersø værkstedsområde dermed samstemmende, at modellen med de simple valgte parametre, og den konservative (uden nedbrydning) stofbeskrivelse ikke kan redegøre for de forbrugte dichlobenilmængder.

9.3.2 Modelsimuleret massebalance

Formålet med den modelsimulerede massebalance er at beregne størrelsen af stofmængder og massestrømmene mellem luft, jord og vandsystemet ud fra projektets nye data vedrørende belastning/spredningsmønster samt nedbrydning og binding af stofferne.

Til forskel fra beregningsprincippet i det foregående afsnit (konceptuelt beregnede massebalance) bygger den modelbaserede massebalance ikke på målte dichlobenil- og BAM-koncentrationer i jord og grundvand. Jord og grundvandskoncentrationer beregnes i stedet alene ved modelsimuleringer. Simuleringerne kombinerer det kortlagte forbrugsmønster og belastningen med konsekvensberegninger af dichlobenils og BAMs spredning i jord og grundvand ud fra en dynamisk beskrivelse af nøgleprocesserne for stoffernes skæbne i perioden fra 1967 til 2004.

Modelsimuleringerne er opdelt i terrænnær zone, sekundært grundvand/dæklag og primært grundvand ligesom den konceptuelt beregnede massebalance (fysiske model figur 9.5). De modelsimulerede koncentrationer heri er omregnet til masse af dichlobenil og BAM ved opskalering i samme fysiske model for værkstedsområdet (figur 9.5), som anvendt i den konceptuelle massebalance. Resultaterne af de to typer massebalancer kan dermed sammenlignes direkte. Da der er anvendt samme fysiske model til omregning fra koncentration til masse i den konceptuelt estimerede og modelsimulerede massebalance, kan den modelsimulerede masse omregnes direkte som forholdstal ud fra tabel 9.11. Dette betyder, at hvis der er simuleret dobbelt så stor masse i fx terrænnær zone som estimeret konceptuelt, så er den modelsimulerede koncentration i terrænnær zone dobbelt så høj, som angivet i tabellen. De beregnede masser kan således direkte relateres til koncentrationer.

Anvendte kortlægningsdata fra værkstedsområdet og importerede scenariedata er sammenfattet i tabel 9.14. Herudover er i tabel 9.15 vist de sorptionsdata og nedbrydningsrater for dichlobenil og BAM, der er anvendt i modelberegningerne. Fordelingskoefficienter (K_d-værdier) er hentet fra Clausen et al., 2002. De anvendte modeller, modelopsætning og modelkalibreringer er nærmere beskrevet i boks 9.2 og bilag H.

Tabel 9.14. Datagrundlag for den modelbaserede massebalance for Søndersø værkstedsområde.

BOKS 9.2

Modelkoncept Søndersø værkstedsområde
Til modelberegningerne er anvendt modelkoderne MACRO for den terrænnære zone og FRAC3Dvs for den resterende del af massebalancen. Begge modeller tager hensyn til makroporestrømning, transport og samtidig omdannelse af dichlobenil til BAM. Til modellernes grundopsætning er brugt data, der er skønnet at være repræsentative for jordfysiske og hydrologiske modelparametre for lerjord. Grundopsætningen er så vidt muligt kalibreret overfor målte data for bromidudvaskning (konservativ tracer) fra tilsvarende jordtyper fra GEUS´ pesticidvarsling (VAP) (GEUS, 2004) (se bilag H). Modelsimuleringerne forventes på dette grundlag at give en realistisk beskrivelse af transportegenskaberne af lerjorden i værkstedsområdet.

Modelsimuleringerne er inddelt i 125 x 125 m celler, der er defineret ud fra tidligere vandbalancemodellering af værkstedsområdet (Fyns Amt, 2003). Som modelinput er der i hver celle anvendt de indsamlede kortlægningsdata for pesticidbelastning, lertykkelse og vandbalance, samt nedbrydnings- og sorptionsværdier for dichlobenil og BAM fra (Miljøstyrelsen, 2002) og nærværende projekt. Den samlede massebalance for værkstedsområdet er beregnet ved at summere modelresultaterne for de enkelte lag i den fysiske model (figur 9.3) for de enkelte celler.

Terrænnær zone (figur 9.3): Modelkode - MACRO.
Massebalancen for dichlobenil og BAM samt transporten i den terrænnære zone, herunder via dræn, er beregnet med 1D modelkoden MACRO (Larsbo et. al., 2003). I MACRO tilføres dichlobenil sammen med nedbøren langs modellens øvre rand. Med dette udgangspunkt beregnes evapotranspiration og den resulterende vertikale perkolation og flux af dichlobenil og BAM under hensyntagen til vandmætning, ikke stationær strømning i makroporer og matrix, sorption samt koblet 1. ordens omdannelse /nedbrydning af dichlobenil og BAM. Ud fra modellens interne massebalance beregnes mængderne af nedbrudt og akkumuleret stof.

Kobling mellem terrænnær zone og underliggende grundvand
Koblingen mellem MACRO og FRAC3Dvs sker som en såkaldt løs modelkobling, hvor flux-værdierne af dichlobenil og BAM fra nedre rand af MACRO (bunden af den terrænnære zone, konstant i 3 m u.t.) indlæses semiautomatisk i grundvandsmodellen FRAC3Dvs.

Sekundært grundvand/dæklag (figur 9.3): Modelkode - FRAC3Dvs.
Massebalancen for dichlobenil og BAM og stoftransporten i 'sekundært grundvand/dæklag' er beregnet med modelkoden FRAC3Dvs (Therrien et. al., 1996). Modellen er en 3D grundvandsmodel, der ligesom MACRO beskriver stoftransport i makroporer og matrix i lerlaget. Stoftransporten beskrives i sprækker og matrix under hensyntagen til sorption samt koblet 1. ordens omdannelse/nedbrydning.

I den aktuelle opsætning regner modellen med stationær strømning og beskriver den sekundære afstrømning via et sandlag i 5 meters dybde. Mængden af sekundær afstrømning i sandlaget er bestemt som forskellen mellem nettonedbøren og grundvandsdannelsen til det primære magasin. Denne størrelse varierer ligesom lertykkelsen mellem de enkelte celler og er givet ved vandbalancemodellen for værkstedsområdet (Fyns Amt, 2003). I Søndersø by er der herudover generelt antaget, at 25% af nedbøren afstrømmer til kloak (Linde et. al., 2002). Ud fra modellens interne massebalance kan mængden af akkumuleret stof udtrækkes for dæklaget.

Primært grundvand (figur 9.3): Fluxværdierne af dichlobenil og BAM fra den nedre rand af FRAC3Dvs (bunden af dæklag) svarer til den masse af dichlobenil og BAM, der nedvaskes til det primære grundvand. Idet der ikke regnes med nedbrydning i det primære grundvand udtrykker denne masse mængden af dichlobenil og BAM, når der fratrækkes de bortledte mængder med afstrømning og vandindvinding fra området.

Denne masse er approximeret som svarende til den samlede simulerede udvaskning af BAM fra 1995 - 2004. Periodens længde svarer til den tid, det tager at udskifte det totale vandvolumen i det primære magasin med baggrund i den fastlagte grundvandsdannelse for området (Fyns Amt, 2003). Dermed forudsættes det, at de stofmængder, som er udvasket til det primære magasin før 1995, er videredistribueret til vandindvinding og dyb afstrømning.

Tabel 9.15 Anvendte parameterværdier til modellering af sorption og nedbrydning af dichlobenil og BAM i terrænnær zone og sekundært grundvand/dæklag i Søndersø værkstedsområde. K_d-værdier er gennemsnitsværdier for henholdsvis umættet sand, mættet sand, oxideret moræneler og reduceret moræneler beregnet ud fra sorptionsdata for dichlobenil og BAM bestemt i Clausen et al. (2002). Halveringstider for Dichlobenil er beregnet udfra data i Clausen et. al (2002). Halveringstider for BAM er hentet fra tabel 4.4.

9.3.3 Modelsimuleret massebalance - resultater

9.3.3.1 Modelberegnede stofmængder, Søndersø by

I figur 9.8 er vist de modelberegnede mængder af dichlobenil og BAM for Søndersø by.

De modelberegnede gennemsnitskoncentrationer af dichlobenil og BAM er generelt høje, men ligger inden for det variationsspænd, som er beskrevet i tabel 8.1.

Modelresultatet viser, at der er 38 kg, 9 kg og 2 kg dichlobenil og BAM i henholdsvis terrænnær zone, sekundært grundvand og primært grundvand. Beregningerne viser endvidere, at der bortledt 65 kg dichlobenil med dræn/kloak og yderligere godt 27 kg BAM med grundvandsafstrømning og vandindvinding. Der er herudover nedbrudt 136 kg BAM. Den samlede modellerede mængde dichlobenil og BAM for Søndersø by inklusiv nedbrudt BAM er 277 kg. Til sammenligning estimerer kortlægningen, at der er behandlet med 261 kg. Hermed redegør modellen for 100% af det kortlagte forbrug i Søndersø by (forskellen svarer til BAM's større molvægt).

Figur 9.8 Modelsimuleret massebalance for Søndersø by i 2004. Fordeling mellem dichlobenil og BAM fremgår af tabel 9.4. I parentes er angivet den gennemsnitlige jordkoncentration for dichlobenil i den terrænnære zone og de gennemsnitlige koncentrationer af BAM i det sekundære og primære grundvand. Samlet opgjort mængde er større end den tilførte mængde på grund af BAM's større molvægt end dichlobenil.

9.3.3.2 Modelberegnede stofmængder, Søndersø land

I figur 9.9 er vist de modelberegnede mængder af dichlobenil og BAM for Søndersø land. Den modelberegnede gennemsnitskoncentration af dichlobenil stemmer godt overens med landsgennemsnittet. Gennemsnitskoncentrationerne for BAM er generelt høje, men ligger dog inden for det variationsspænd, som er beskrevet i tabel 8.1.

Modelresultatet viser, at der er 2 kg, 21 kg og 5 kg dichlobenil og BAM i henholdsvis terrænnær zone, sekundært grundvand og primært grundvand. Beregningerne viser endvidere, at der bortledt 19 kg dichlobenil med dræn og yderligere godt 15 kg BAM med grundvandsafstrømning og vandindvinding. Der er herudover nedbrudt 115 kg BAM. Den samlede modellerede mængde dichlobenil og BAM for Søndersø land inklusiv nedbrudt BAM er 177 kg. Til sammenligning skønner kortlægningen, at der er forbrugt 160 kg. Hermed redegør modellen for 100% af det kortlagte forbrug i Søndersø by (forskellen svarer til BAM's større molvægt).

Figur 9.9 Modelsimuleret massebalance for Søndersø landområde i 2004. Fordeling mellem dichlobenil og BAM fremgår af tabel 9.5. I parentes er angivet den gennemsnitlige jordkoncentration for dichlobenil i den terrænnære zone og de gennemsnitlige koncentrationer af BAM i det sekundære og primære grundvand. Samlet opgjort mængde er større end den tilførte mængde på grund af BAM's større molvægt end dichlobenil.

9.3.3.3 Sammenligning mellem modelsimulerede og konceptuelt estimerede massebalancer

Tabel 9.16 og 9.17 viser henholdsvis de konceptuelt og modelsimulerede massebalancer for Søndersø værkstedsområde.

Af de konceptuelt estimerede massebalancer fremgår det, at der maksimalt kan redegøres for 33% af det kortlagte forbrug af dichlobenil for både land og by. Hermed er der et overensstemmende billede af, at der er sket en betydelig fjernelse af dichlobenil og BAM fra jord- og vandsystemet. Dette er i overensstemmelse med resultatet af den konceptuelle massebalance på landsplan, hvor der kan redegøres for 8 – 51%.

I den modelbaserede massebalance er der ligevægt mellem den forbrugte mængde dichlobenil og de simulerede stofmængder for både by og landområdet. Den modelbaserede massebalance passer således, når der medregnes den målte nedbrydning af BAM (tabel 9.15), som den eneste ekstra fjernelsesproces i forhold til den konceptuelle estimerede massebalance. I begge massebalancer er der forudsat en fjernelse på 25% af nettonedbøren. Den modelbaserede massebalance passer dermed, uden at der inddrages yderligere fjernelse ved fordampning eller afskylning.

Overordnet er der mere dichlobenil og BAM tilbage i jord- og grundvandssystemet i de modelbaserede massebalancer i forhold til i de konceptuelle massebalancer. Da der er en vis usikkerhed forbundet med begge masseopgørelser er det ikke muligt, at afgøre hvilken der er tættest på virkeligheden. Der er dog en tendens til, at der er relativt høje koncentrationer i de modelbaserede massebalancer, hvilket kunne tyde på, at der fjernes for lidt stof i modelsimuleringerne ved afstrømning eller nedbrydning.

Tabel 9.16 Sammenfatning af beregnede stofmængder i jord og grundvand samt mængde bortledt ved afstrømning og vandindvinding for Søndersø by - morænelersområde.

Tabel 9.17 Sammenfatning af beregnede stofmængder i jord og grundvand samt mængde bortledt ved afstrømning og vandindvinding for Søndersø land - morænelersområde.

For by- og landområdet giver de modelsimulerede massestrømme i acceptabel grad samme fordeling og mængder af stof i terrænnær zone, sekundært grundvand/dæklag og primært grundvand, som den konceptuelt beregnede masseopgørelse (tabel 9.16 og 9.17). Forholdet mellem mængderne i den terrænnære zone og det sekundære grundvand/dæklag viser, at stoffet er udvasket til større dybde i landområdet ift. byområdet. Dette skyldes, at den gennemsnitlige behandlingsperiode er foretaget tidligere i landområdet (1969-1996) end i byområdet (1978-1997), hvilket har givet tid til 1) en dybere transport af den forbrugte stofmængde og 2) længere tid til nedbrydning af BAM i den terrænnære zone. Dernæst er nettonedbøren i byområdet reduceret med 25%, hvilket endvidere her medført en langsommere vertikal transport af stof i byområdet.

Således viser de konceptuelt beregnede og modelbaserede massebalancer for byområdet, at summen af dichlobenil og BAM i terrænnær zone og sekundært grundvand/dæklag er henholdsvis 7% og 4% af den anvendte mængde. Med tilsvarende overensstemmelse viser de to massebalancer for henholdsvis land og by, at der er mindre end 3% i primært magasin. Der er således samstemmende indikation på forekomsten af en betydelig forureningsmængde i lagene over det primære grundvand. Dette resultat er endvidere i overensstemmelse med den konceptuelt beregnede massebalance for landsplan

For de andre enkeltposter viser den modelbaserede massebalance væsentligt større fjernelse af stof med dræn og sekundær grundvandsafstrømning end beregnet i den tilsvarende konceptuelle massebalance. Dette er betinget af, at modelsimuleringerne giver en væsentligt større massestrøm (fra 7 til 12% af den forbrugte mængde dichlobenil) i disse afløb i perioden, hvor dichlobenil blev anvendt. Den tilsvarende masse i den konceptuelt estimerede massebalance er mindre end 0,5% af den forbrugte dichlobenilmængde, da den er beregnet ud fra koncentrationsværdier, der fortrinsvis er målt efter dichlobenil er udfaset, og massestrømmen er aftaget.

9.4 Massebalance for hedeslettelokalitet – Bedsted

9.4.1 Konceptuelt estimeret massebalance

Principperne bag opgørelsen af massebalancen i Bedsted værkstedsområde er de samme som anvendt i Søndersø værkstedsområde. Bedsted værkstedsområde udgør et landområde, som svarer til den spredte bebyggelse i landområdet i Søndersø værkstedsområde.

9.4.1.1 Konceptuel fysisk model

Modellen er opdelt i terrænnær zone og primært grundvandsmagasin. Modellen danner ramme for beregning af mængden af dichlobenil og BAM i jord og grundvand, samt den historisk bortledte mængde med både afstrømning og vandindvinding i værkstedsområdet.

Lagtykkelserne i modellen repræsenterer gennemsnitlige forhold i Bedsted værkstedsområde. De tilkoblede afløb repræsenterer grundvandsafstrømning samt vandindvinding og dyb afstrømning. For vandbalancen er anvendt tal fra værkstedsområdet bortset fra vandindvinding, hvor der er anvendt tal fra Danmarksmodellen (Henriksen, 2003). Beregningsforudsætningerne er beskrevet i boks 9.3.

Figur 9.10. Konceptuel fysisk model til beregning af massebalance for dichlobenil og BAM i Bedsted værkstedsområde

9.4.1.2 Fundkoncentrationer af dichlobenil og BAM i jord og vand

Tabel 9.18 viser fundkoncentrationer samt antallet af målinger og påvisninger af dichlobenil og BAM i Bedsted værkstedsområde. Det fremgår af tabellen, at der kun foreligger målinger fra det primære magasin og ikke fra den terrænnære zone. Der er påvist BAM i over 50% af prøverne fra det primære grundvand. Der er ikke påvist dichlobenil.

Tabel 9.19 viser de koncentrationsværdier for dichlobenil og BAM, der er anvendt til konceptuel beregning af massebalancen for Bedsted værkstedsområde. Da data fra selve værkstedsområdet kun er sporadisk dækkende, er der suppleret med tal for landsgennemsnittet (tabel 8.1)

Tabel 9.18. Fundkoncentrationer af BAM og dichlobenil i jord og vand for hele Bedsted.

Tabel 9.19. Anvendte koncentrationer af dichlobenil og BAM til estimering af den konceptuelle massebalance i Bedsted værkstedsområde.

9.4.1.3 Beregnede stofmængder for Bedsted værkstedsområde

I figur 9.11 er vist de konceptuelt beregnede mængder af dichlobenil og BAM for Bedsted værkstedsområde. Værkstedsområdets areal er cirka 16 km², hvoraf kortlægningen af kilder viser, at knapt 0,02 km² (0,1%) er behandlet med i alt 195 kg dichlobenil.

Den estimerede massebalance viser, at der findes 6 kg og 2 kg dichlobenil og BAM i henholdsvis terrænnær zone og primært grundvand. Det er endvidere beregnet, at der er bortledt 16 kg dichlobenil med overfladisk afstrømning og yderligere 3 kg BAM med dyb grundvandsafstrømning og vandindvinding.

Den samlede nuværende mængde dichlobenil og BAM i Bedsted værkstedområde er dermed estimeret til 43 kg. Dette svarer til 22% af det samlede skønnede forbrug i området. Der kan således ikke redegøres for 78% af det skønnede forbrug.

Som grundlag for beregningerne er der anvendt de samme forudsætninger som i Søndersø værkstedsområde (boks 9.1), bortset fra at der ikke er regnet med dræn, da området er et sandjordsområde, hvor der normalt ikke sker dræning. Da der er tale om frie magasinforhold uden dæklag omfatter den fysiske model for Bedsted ikke dette lag eller sekundære magasiner.

Figur 9.11 Konceptuelt beregnede stofmængder for Bedsted værkstedsområde i 2004. Fordelingen mellem dichlobenil og BAM fremgår af teksten.

Vedrørende fordelingen mellem dichlobenil- og BAM-indholdet i de to lag i den konceptuelle model (figur 9.10) findes der som tidligere nævnt ikke data for den terrænnære zone. I det primære grundvand er der ikke påvist dichlobenil, men udelukkende BAM. De beregnede stofmængder er sammenfattet i tabel 9.20.

Tabel 9.20. Sammenfatning af beregnede stofmængder i jord og grundvand i Bedsted værkstedsområde.

9.4.1.4 Sammenfatning og vurdering

Den konceptuelt beregnede massebalance for Bedsted værkstedsområde viser, at mængden af dichlobenil og BAM i jord og grundvand samt den bortledte mængde med grundvandsafstrømning og vandindvinding makismalt svarer til 22% af det estimerede forbrug. Dette svarer til et underskud på 78% i massebalancen.

Den tilsvarende mængde stof, der kan redegøres for i Søndersø værkstedsområde samt på landsplan, er henholdsvis 33% og 8 - 51%. Resultaterne indikerer dermed samstemmende, at der er fjernet mellem 49% og 92% af den forbrugte mængde dichlobenil. Fjernelsen kan være sket som følge af en eller flere af processerne: nedbrydning af BAM og/eller bortskylning af dichlobenil fra terræn.

9.4.2 Modelsimuleret massebalance

Som for Søndersø er der for Bedsted opstillet en modelsimuleret massebalance baseret på modelberegninger af dichlobenil og BAMs spredning i jord og grundvand over tid og rum.

Modelsimuleringerne er opdelt i henholdsvis terrænnær zone af sand og herunder primært grundvand ligesom den konceptuelt estimerede massebalance (fysiske model, figur 9.10). Resultaterne fra den konceptuelle massebalance og den modelsimulerede massebalance kan herved direkte sammenlignes.

Anvendte kortlægningsdata fra selve værkstedsområdet og importerede data er sammenfattet i tabel 9.21. Anvendte sorptions- og nedbrydningsrater for dichlobenil og BAM i MACRO er vist i tabel 9.22.

Tabel 9.21. Datagrundlag for detaljeret massebalance på sandlokalitet (Bedsted).

BOKS 9.3

Modelkoncept Bedsted værkstedsområde

Til modelberegningerne er anvendt modelkoden MACRO. Modellen tager hensyn til makroporestrømning, transport og samtidig omdannelse af dichlobenil til BAM. I modelberegningerne er der ikke taget hensyn til eventuel tab af stof ved fordampning.

Til modellens grundopsætning er brugt data, der er skønnet som værende repræsentative for jordfysiske og hydrologiske modelparametre for sandjord fra Bedsted værkstedsområde. Grundopsætningen af modellen er kalibreret overfor målte data for bromidudvaskning (konservativ tracer) fra en tilsvarende jordtype fra GEUS´ pesticidvarsling (VAP) (GEUS, 2004). Modelsimuleringerne forventes på dette grundlag at give en realistisk beskrivelse af transportegenskaberne for jorden i værkstedsområdet.

Modelsimuleringerne er inddelt i 125 x 125 m celler. De indsamlede kortlægningsdata for pesticidbelastning er anvendt som model-input i hver celle samt nedbrydnings- og sorptionsværdier for dichlobenil og BAM fra (Miljøstyrelsen, 2002) og kapitel 4. Den samlede massebalance for værkstedsområdet er beregnet ved at summere modelresultaterne for de enkelte lag i den fysiske model (figur 9.4.1) for de enkelte celler.

Den forbrugte mængde dichlobenil på de kortlagte behandlede arealer har modtaget dichlobenil med en behandlingshyppighed på 0,4 behandlinger pr. år, jf. afsnit 9.2.4.

Øvrige anvendte kortlægningsdata fra værkstedsområdet fremgår sammen med 'importerede' scenariedata af tabel 9.4.4

Terrænnær zone (figur 9.4.1): Massebalancen for dichlobenil og BAM samt transporten heraf i den terrænnære zone, herunder via dræn, er beregnet med 1D modelkoden MACRO (Larsbo et. al., 2003). I MACRO tilføres dichlobenil sammen med nedbøren langs modellens øvre rand. Med dette udgangspunkt beregnes evapotranspiration og den resulterende vertikale perkolation og flux af dichlobenil og BAM under hensyntagen til vandmætning, ikke stationær strømning og stoftransport, sorption samt koblet 1. ordens omdannelse /nedbrydning af dichlobenil og BAM. Ud fra modellens interne massebalance beregnes mængderne af nedbrudt og akkumuleret stof. Anvendte fysiske og kemiske modeldata i MACRO fremgår af bilag H.

Primært grundvand (Figur 9.4.1): Flux-værdierne af dichlobenil og BAM fra den nedre rand af den terrænnære zone svarer til den masse af dichlobenil og BAM, der nedvaskes i det primære grundvand. Idet der ikke regnes med nedbrydning i det primære grundvand udtrykker denne masse mængden af dichlobenil og BAM, når der fratrækkes de bortledte mængder med afstrømning og vandindvinding fra området.

Ligesom for Søndersø værkstedsområde er MACRO simuleringen kørt som scenariemodellering, dvs. baseret på typiske jordfysiske og strømningsdata for sandjord. Opsætning og kalibrering af modellen er nærmere beskrevet i bilag H.

I Bedsted by er der herudover generelt antaget, at 25% af nedbøren afstrømmer til kloak (Linde et. al., 2002).

Tabel 9.22 Anvendte værdier for sorption og nedbrydning af dichlobenil og BAM i MACRO modelsimuleringerne for Bedsted værkstedsområde. K_d-værdier er gennemsnitsværdier for henholdsvis umættet og mættet sand beregnet ud fra sorptionsdata for dichlobenil og BAM bestemt i Clausen et al. (2002). Halveringstider for Dichlobenil er beregnet udfra data i Clausen et. al (2002). Halveringstider for BAM er hentet fra tabel 4.4.

9.4.3 Modelbaserede massebalance – resultater

9.4.3.1 Modelberegnede stofmængder for Bedsted

Figur 9.12 viser de modelberegnede mængder af dichlobenil og BAM for Bedsted værkstedsområde.

Modelresultatet viser, at der er 2 kg og 1 kg BAM i henholdsvis terrænnær zone og primært grundvand. Simuleringerne viser endvidere, at der er bortledt 16 kg dichlobenil med kloak og yderligere godt 134 kg BAM med grundvandsafstrømning og vandindvinding. Der er nedbrudt 59 kg BAM. Den samlede modellerede mængde dichlobenil og BAM for Søndersø land inklusiv nedbrudt BAM er 212 kg. Til sammenligning viser kortlægningen af kilder, at der er forbrugt 195 kg. Forskellen svarer til BAM’s større molvægt. Hermed redegør modellen for 100% af det kortlagte forbrug i Bedsted værkstedsområde.

Figur 9.12. Modelberegnet massebalance for Bedsted værkstedsområde i 2004. I parentes er angivet den gennemsnitlige jordkoncentration for dichlobenil i den terrænnære zone og den gennemsnitlige koncentration af BAM i det primære grundvand. Samlet opgjort mængde er større end den tilførte mængde på grund af BAM's større molvægt end dichlobenil.

9.4.3.2 Sammenligning med konceptuelt estimeret massebalance

Tabel 9.23 viser henholdsvis de konceptuelt estimerede og modelsimulerede mængder for Bedsted værkstedsområde. De modelberegnede gennemsnitskoncentrationer af dichlobenil og BAM stemmer godt overens med landsgennemsnittet.

Modellen viser en noget mindre tilbageværende stofmængde i den terrænnære zone end den konceptuelt beregnede mængde. Forskellen ligger dog inden for den forventede usikkerhed af den konceptuelle massebalance. Den bortledte stofmængde til kloak er af samme fastsatte størrelse i den konceptuelt beregnede og modelsimulerede massebalance, hvilket er årsagen til den ens værdi.

Da størstedelen af nettonedbøren i Bedsted værkstedsområde strømmer af som overfladenær grundvandsafstrømning, bliver en væsentlig mængde BAM bortledt denne vej i begge beregninger. Bortledningen er dog cirka 7 gange større (60%) i den modelsimulerede opgørelse end i den konceptuelle, hvilket skyldes, at modellen tager hensyn til den historisk højere koncentration i afstrømningen, mens dette ikke er tilfældet i den konceptuelt beregnede opgørelse, der fortrinsvist er baseret på aktuelle moniteringsdata og dermed relativt lave koncentrationer fra moniteringsdata.

De beregnede stofmængder i primært grundvand er mindre end 3% i begge opgørelser. Der er således overensstemmelse mellem de to opgørelser ved, at en meget lille del af den udspredte mængde dichlobenil findes som BAM i primært grundvand. Endeligt viser begge opgørelser mindre poster på vandindvinding og dyb grundvandsafstrømning.

Der er for Bedsted værkstedsområde mindre god overensstemmelse mellem de konceptuelt beregnede og modelsimulerede mængder, som går til dyb afstrømning og vandindvinding. Afvigelserne vurderes at ligge indenfor de usikkerheder, der er med hensyn til henholdsvis anvendte koncentrationer i den konceptuelt estimerede massebalance og nøgleparametre i den modelsimulerede massebalance. Således er det ikke muligt at henføre en fejl i enten det ene eller det andet opgørelsesprincip. Følsomheden af nøgleparametre i den modelsimulerede massebalance vurderes nærmere i det følgende afsnit.

Tabel 9.23 Sammenfatning af beregnede stofmængder i jord og grundvand samt mængde bortledt med afstrømning og vandindvinding for Bedsted sandlokalitet.

9.5 Følsomhedsanalyse

9.5.1 Formål og strategi

Formålet med følsomhedsanalyser er at vurdere robustheden af de udførte modelsimulerede massebalancer samt at identificere de mest følsomme parametre.

Følsomhedsanalyserne er udført på baggrund af én udvalgt beregningscelle for Søndersø land, som har en gennemsnitligt grundvandsdannelse og lerlagstykkelse for området på henholdsvis 200 mm/år og 12,5 meter, herefter kaldet 'Base Case' (BC). Modelfølsomheden er vurderet på baggrund af afvigelser i masseopgørelsen i denne celle ved ændring af:

Dernæst er følsomheden analyseret for Søndersø By og Hedeslettelokaliteten ved ændring af:

9.5.2 Resultat af følsomhedsanalyse

Resultatet af følsomhedsanalyserne for den modelsimulerede massebalance er sammenstillet i tabel 9.24. Følsomhedsanalyserne er udført ved at ændre de ovenfor beskrevne parametre i BC-simuleringen, og modelfølsomheden er herefter vurderet udfra afvigelser i masseopgørelsen i forhold til BC som er sat til = 1. Nedenfor er de enkelte analyser beskrevet.

9.5.2.1 Behandlingshyppighed med dichlobenil

Behandlingshyppigheden vurderes som beskrevet i afsnit 9.2.1 og bilag G at være mellem 5 og 20 gange i anvendelsesperioden fra 1967 til 1997. I massebalancen (afsnit 9.4) og i BC er det forudsat, at der er behandlet med dichlobenil 12 gange i perioden, hvilket er beregnet ud fra den gennemsnitlige solgte mængde på landsplan, jf. afsnit 9.2. Hvis der er foretaget 20 behandlinger med dichlobenil i perioden, vil der være tilført 67% mere stof. En øget behandlingshyppighed vil blot afstedkomme en stigning af samtlige masseopgørelser med ca. 70%, med uændret indbyrdes procentvis fordeling af massen. Ved en behandlingshyppighed på 5 gange i anvendelsesperioden vil masseopgørelserne blive reduceret til ca. 40% af BC, jf. tabel 9.24.

Betydningen af den ændrede behandlingshyppighed er verificeret ved modelsimuleringer.

9.5.2.2 Deaktivering af dræn i landområdet

Dræningens betydning for massebalancen er undersøgt ved at deaktivere drænene. Den manglende dræning medfører, at der samlet sker en hurtigere stoftransport gennem de øvre jordlag på grund af vandmætning over drænniveau. Den lavere opholdstid i den øvre reaktive zone bevirker, at der bliver nedbrudt mindre BAM. Under drænniveau vil der på grund af den manglende fjernelse af drænvand foregå en hurtigere vand- og stoftransport videre i grundvandssystemet. Den overskydende stofmængde, som ikke fjernes ved afdræning, bortledes primært ved sekundær afstrømning (faktor 2,45 større end BC) og udvaskes til de dybere dele af massebalancen (sekundært dæklag, primært grundvand, dyb afstrømning og vandindvinding), som bliver en faktor 1,05 større end BC.

9.5.2.3 Langsom nedbrydning af BAM

I dette projekt er der ikke målt væsentligt hurtigere nedbrydningsrater for BAM end de anvendte værdier i BC-simuleringerne (se afsnit 5). Massefordelingen ved langsom nedbrydning af BAM svarer til de højeste T_½-værdier målt i projektet, jf. tabel 9.25. Disse nedbrydningsrater medfører, at nedbrydningen nedsættes markant til 2% af BC, og at stoffet i stedet fordeles ud i de resterende komponenter i masseopgørelsen, som bliver ca. 2,7-3 gange større (terrænnær zone, dræn, dæklag, primært grundvand, sekundær grundvandsafstrømning, dyb afstrømning og vandindvinding), jf. tabel 9.24. Således betyder det, at der i stedet for 1 kg nedbrudt stof i BC kun nedbrydes 20 g stof, hvis der forudsættes en langsom nedbrydning.

Tabel 9.24 Resultater af følsomhedsanalyse udført med baggrund i Base Case (BC) svarende til Søndersø Land 12,5 meter lerlag og grundvandsdannelse på 200 mm/år. Nummererede afvigelser i forhold til BC (værdi = 1) er angivet, som en faktor der skal multipliceres med den procentvise fordeling i massebalancen. I den nedre del af tabellen er følsomheden vist for henholdsvis kloakering i byscenariet og ændret tykkelse af umættet zone på hedeslettelokaliteten.

9.5.2.4 Tykkelse af reaktiv zone med hurtig nedbrydning

Massefordelingen er analyseret ved ændret tykkelse af den terrænnære reaktive zone med hurtig nedbrydning. Det reaktive lag, hvor størstedelen af BAM-nedbrydningen foregår, er justeret fra 1 m u.t. i BC til henholdsvis 0,5 og 0,25 m u.t. Der er tilføjet et overgangslag mellem bunden af det reaktive lag og 1 m u.t., hvor halveringstiden for BAM er 7 år, jf. tabel 9.25. En nedsat tykkelse af den reaktive zone bevirker, at der for 0,5 og 0,25 meter reaktiv zone kun nedbrydes henholdsvis 70% og 40% af den BAM, der nedbrydes i BC. Dermed udvaskes der en større mængde BAM til dæklaget og videre i grundvandssystemet. De resterende komponenter i masseopgørelsen bliver dermed en faktor 1,6-1,8 større end BC, ved en tykkelse af den reaktive zone på 0,5 meter og en faktor 2 – 2,2 større end BC ved en tykkelse på 0,25 meter, jf. tabel 9.24.

9.5.2.5 Byscenarie med ændret kloakering

Masseopgørelsesfordelingen er analyseret for BC, hvor vandbalancen er justeret til et byscenarie. I byscenariet er der forudsat, at der ikke forekommer dræn, men der er et vand- og stoftab til kloak på 25% af henholdsvis nettonedbøren og den forbrugte mængde dichlobenil. Undersøgelser af bortskylning af pesticider fra halvbefæstede arealer viser at 7-44% af den doserede mængde pesticid kan bortskylles til dræn/kloak (Beltman et al., 2003). Dichlobenil har været anvendt på såvel halvbefæstede som ubefæstede arealer, hvor bortskylningen må forventes at være mindst på sidstnævnte areal.

Følsomheden er undersøgt ved, at justere kloakbidraget i byscenariet til 10%. Det ændrede bidrag til kloak bevirker, at der sker en hurtigere vand- og stoftransport gennem de øvre jordlag. Dermed udvaskes der en større mængde af den forbrugte mængde dichlonbenil fra den terrænnære zone og dermed er den tilbageværende mængde i den terrænnære zone mindre end Base Case (BC). Den overskydende stofmængde, som ikke fjernes ved afdræning, bortledes i stedet ved sekundær afstrømning og udvaskes til de dybere dele af massebalancen (sekundært dæklag, primært grundvand, dyb afstrømning og vandindvinding), som bliver en faktor 1,4-1,7 større end BC, jf. tabel 9.24. Da der fjernes en mindre stofmængde ved afstrømning til kloak, når der at blive nedbrudt 10% mere BAM end i BC.

9.5.2.6 Hedeslettelokalitet, ændret tykkelse af umættet zone

Specifikt for hedeslettelokaliteten er analyseret masseopgørelsesfordelingen ved ændret tykkelse af den umættede zone. Den umættede zone er justeret fra 3 m u.t. i BC til henholdsvis 1 og 6 m u.t.

Generelt ses der minimale ændringer af massebalancen ved ændring af tykkelsen af den umættede zone. Mængden af nedbrydning stiger dog ved stigende tykkelse af den umættede zone og omvendt ved faldende tykkelse. Ændringerne i den nedbrudte mængde er dog kun på ca. 10% i forhold BC. Den reducerede nedbrydning ved en umættet zone på kun 1 meter skyldes, at der sker en hurtigere stoftransport gennem de øvre jordlag på grund af stigende vandmætning og dermed hurtigere stoftransport i de øvre jordlag. Ved større tykkelse af den umættede zone gør det modsatte sig gældende.

9.5.3 Sammenfatning af følsomhedsanalysen

Følsomhedsanalysen viser, at der ved ændring af de udvalgte parametre ses justeringer i massebalancen på generelt mellem en faktor 0,4 og 3 for de enkelte opgørelser i massebalancen, jf. tabel 9.24. Den mest følsomme parameter er nedbrydningsraten, og ved anvendelse af den langsomme nedbrydning reduceres den nedbrudte mængde BAM til 2% af den beregnede nedbrudte masse i Base Case (BC).

Når de generelle usikkerheder forbundet med beregningerne af både de konceptuelle og modelsimulerede massebalancer tages i betragtning, vurderes det, at de kortlagte variationer i følsomhedsanalysen er relativt lave. Dermed vurderes det, at de modelsimulerede massebalancer er relativt robuste i forhold til de usikkerheder, der er forbundet med fastlæggelsen af de enkelte parametre, som indgår i beregningerne.

9.6 Sammenfatning

Sammenfattende viser massebalancerne for Søndersø og Bedsted værkstedsområder:

I det tidligere projekt ”Pesticider og Vandværker” (Miljøstyrelsen, 2002) blev det i modelsimuleringer af varigheden af BAM-forurening forudsat, at 50% af den forbrugte masse blev fjernet ved overfladisk afstrømning. I nærværende projekt er det i de udførte massebalancer beregnet, at 40% og 77-84% af den forbrugte masse er fjernet ved nedbrydning og afstrømning i henholdsvis sand- og lerområdet.

Den større fjernelse af BAM på lerområdet end antaget i det tidligere projekt (Miljøstyrelsen, 2002) indebærer en kortere varighed og en lavere koncentration af BAM i primært grundvand end tidligere vurderet.

På hedesletteområdet er der fjernet nogenlunde samme mængde masse ved afstrømning og nedbrydning, som antaget i modelsimuleringerne i ”Pesticider og Vandværker”(Miljøstyrelsen, 2002). Dernæst er der fjernet en stor masse ved afstrømning til vandløb, som ikke blev inddraget i ”Pesticider og Vandværker”.

Samlet viser resultaterne af de udførte beregninger, at den anvendte modelopsætning og det foreliggende datagrundlag for dichlobenil og BAM’s skæbne i jord og vand giver et konsistent og brugbart udgangspunkt for at gennemføre en egentlig validering af de fremskrivninger af koncentration og varighed af BAM-forureninger, der er foretaget i det tidligere projekt ”Pesticider og Vandværker” (Miljøstyrelsen, 2002).

Det anbefales, at der som endeligt grundlag for en sådan fremskrivning gennemføres en yderligere kalibrering af de anvendte modelopsætninger, der inddrager variationsbredden af strømning og stoftransport i danske målinger for ler og sandjord. Dette giver mulighed for at angive en sandsynlighedsbaseret variationsbredde for beregningsresultaterne for danske forhold.